NATIONAL INSTITUTE OF RADIATION HYGIENE

* * «* $ * * * STATENS msmutt FOR STRÅLEHYGIENE NATIONAL INSTITUTE OF RADIATION HYGIENE OtlunidWiSS,f 0BOK96.N-1946ØmrU NoiMRy

Statens institutt for strålehygiene sis RAPPORT S.: i. - - 1989: S EN VURDERING AV PASSIVE METODER FOR MALING AV RADON I BOLIGER Terje Strand, Bjom Lind og Anne Kathrine Kolstad National Institute of Radiation Hyjicne Østemdalen 23 P.O.Doi SS 1939 M-mS Østerås NORWAY

2 INNHOLD isammendrag 3 SUMMARY 4 1. INNLEDNING 5 2. VARIASJON I FYSISKE FORHOLD OG KRAV TIL MÅLEMETODER 8 3. PASSIVE METODER FOR MALING AV RADON I BOLIGER 13 3.1. Aktivt kull (Kullboks-metoden) 13 3.2. TLD i aktivt kull (ETB-metoden) 18 3.3. TLD i elektrisk felt (TLD-metoden) 21 3.4. Sporfilm (SF-aetoden) 23 3.5. Andre passive metoder 28 4. SAMMENLIKNING MELLOM DE FORSKJELLIGE MÅLEMETODENE 29 5. RESULTATER FRA EN TEST AV PASSIVE MÅLEMETODER SOM TILBYS KOMMERSIELT I NORGE 31 6. KONKLUSJON 36 REFERANSER 37 BILAG 1. RADON - RETNINGSLINJER FOR MALINGER I EKSISTERENDE BOLIGER 44

3 SAMMENDRAG Det finnes flere forskjellige passive metoder for måling av radon i boligluft. I denne rapporten har vi vurdert de forskjellige metodene som benyttes kommersielt i Norge. Det viser seg at metodene er svært forskjellige både når det gjelder integrasjonstid, deteksjonsgrense og måleusikkerhet. Statens institutt for strålehygiene har derfor gitt ut retningslinjer for hvordan slike malinger skal gjennomføres. I disse retningslinjene settes det bl.a. visse minimumskrav til integrasjonstid/eksponeringstid for at måleresultåtene skal kunne benyttes som vurderingsgrunnlag for eventuelle mottiltak. I rapporten presenteres resultatene fra en test der det anonymt ble bestilt måletjenester fra noen av de firmaene som opererer kommersielt i Norge. Denne enkle testen bekrefter de svakheter som bl.a. aktivt kull metoden har.

4 SUMMARY AN EVALUATION OF DIFFERENT PASSIVE METHODS FOR MEASUREMENT OF RADON IN DOMESTIC AIR During the last ten years different methods have been developed for measurements of radon in indoor air. In this report, the different methods in use by private firms in Norway, have been compared. The results of the study shows that the methods are quite different according to integration time, detection limit and reliability in measurements of radon in indoor air. In 1988, the National Institute of Radiation Hygiene gave directives and descriptions on how such measurements shall be performed. In these directives, minimum limits have been set for integration time (7 days) for methods to be used in evaluations of remedial actions. In this report, the results from a simple anonymeous test of the releability in the measurement services, offered commersially by the private firms in Norway, are reported. The frequently reported weaknesses by the charchoal method were confirmed in our study.

5 1. INNLEDNING Radon i vårt innemiljø representerer en betydelig helserisiko for den norske befolkning. På bakgrunn av de risikotall som er gitt i forskjellige internasjonale ekspertutredninger [UNSCEAR (1988), BEIR (1988), NCRP (1984), ICRP (1987) og WHO (1986)] er det beregnet at et sted mellom 100-300 tilfeller av lungekreft hvert år i Norge har radon i boliger som en viktig årsaksfaktor. I figur 1 er det gjort en sammenlikning mellom radonkonsentrasjonene i boliger for forskjellige land i verden (ICRP(1987)). Denne viser at de nordiske land har de klart høyeste radon konsentrasjonene og at frekvensfordelingen er tilnærmet log-normal. På bakgrunn av svært omfattende kartlegginger er den midlere radonkonsentrasjon i norske boliger estimert til mellom 80-100 Bg/m 3. Det er videre beregnet at et sted mellom 5-10* av boligmassen (80 000-160 000 boliger) har en årsmiddelverdi i radonkonsentrasjon som overstiger 200 Bg/m 3. Tilsvarende er det beregnet at mellom 0,5-1 % av boligmassen har konsentrasjoner over 800 Bg/m 3. 20 SO 100 ZOO 900 Indoor ^Rn-concontrotlon <Bq/m s ) Figur l.i. KoaplMwntar kumulativ frakvanafordaling for radon konsentrasjon 1 boligar (ra kartleggingar i for ekjalliga land (ICRP (1987)).

I boliger kan det være flere "kilder" som gir radon til inneluften. Disse kan i hovedsak deles inn i følgende tre kategorien Byggegrunnen under huset vil alltid inneholde noe radium (226-Ra). Radon som dannes i berggrunnen vil kunne transporteres til inneluften gjennom f.eks. utettheter i kjellergulv og vegger. Byggematerialer. som betong og andre steinmaterialer, inneholder alltid små mengder radium som vil kunne gi et bidrag til radonnivået i inneluften. I boliger med forhøyede konsentrasjoner er vanligvis dette bidraget helt ubetydelig. 6 Husholdningsvann fra borede brenner, spesielt i områder med granitt-forekomster, kan ha høye konsentrasjoner av radon og vil i noen tilfeller kunne gi et betydelig bidrag til radonnivået i inneluften (Lind & Strand (1989)). Det er derimot svært få boliger i Norge som har sin vannforsyning fra borede brønner i granitt. Byggegrunnen er den største "radonkilden" for norske boliger. Noen bergarter, som f.eks. alunskifer og visse typer granitt har betydelig forhøyede konsentrasjoner av radium [Strand (1987), Stranden & Strand (1988)]. I de deiene av landet hvor det er store forekomster av slike bergarter har man gjennom kartlegginger funnet at en betydelig andel av boligene har forhøyede radonnivåer i inneluften. De største enkeltområdene, hvor det er store forekomster av alunskifer, er knyttet til noen få kommuner i Hamar-distriktet i Hedmark fylke. I enkeltboliger i dette området har man målt radonkonsentrasjoner i inneluften på nar 20 000 Bq/m» (Strand(1987)). På typisk alunskifergrunn har vanligvis nar enn 50t av boligmassen konsentrasjoner over 200 Bq/m 1. I områder utenfor alunskifer og granitt-områdar kan dat også finnes større eller mindre områdar hvor en naget «tor andel av boligmassen har forhøyede konsentrasjoner av radon. Eksempel på dette er områder med store forekomster av løsmasaer. I enkelte boliger bygget på løsmasser er det målt radonkonsentrasjoner på nermere 5 000 Bq/m'. I alike boliger ar dat derimot oftest en kombinasjon mellom høy og moderat tilførsel av radon fra byggegrunnen og dårlig ventilasjon mad lavt luftskifte. I en bolig kan radonkonsentrasjonen i inneluften variere betydelig over tlden. Dette gjelder både fra time til time, fra døgn til døgn og fra årstid til årstid. En rekke fysiske faktorar, aom har lnnvirkning på tilførsel (bl.a. innfluka fra byggegrunn) og utstrømning via ventilasjon av Inneluften, er har av betydning. Metreologlake parametre, som temperatur, atmosfarisk trykk, vindstyrke, vindretning, etc, er her viktige faktorar. I vintermånadene vil man vanligvis ha vesentlig høyera radonkonsentrasjoner 1 Inneluften (Stranden(1987)). Datt* skyldes at dat vad oppvarming av Inneluften vanligvis vil oppstå et lite undertrykk 1 boligen so» vil kunne trekke mer radon ut fra byggegrunnen. Effekten vil vare sarilg aterk vad fyring i pela eller vedovn, og når

7 det i tillegg er tele i grunnen og eller man har en snø- eller is-dekket flate rundt huset som vil redusere ekshalasjonen fra bakken. Ved helserisiko-vurderinger er det eksponeringen over lang tid som er den relevante eksponeringsparameter. I vurderinger av behov for eventuelle byggetekniske og/eller ventilasjonstekniske tiltak må man benytte middelverier for radonkonsentrasjonen over lang tid, fortrinnsvis over et helt år. De malinger som gjøres må derfor kunne estimere årsmiddelverdi i radonkonsentrasjon på et tilfredstillende usikkerhetsnivå. Dette setter bl.a. krav til lengden av integrasjonstiden for de målemetodene som skal benyttes. Disse forhold vil bli nærmere diskutert i kapittel 2. En faggruppe, som ble nedsatt av Helsedirektøren i 1985 og som kom med sin innstilling tidlig i 1988, har anbefalt at det etableres en politikk fra helsemyndighetene m.h.p. å redusere radoneksponeringen i boliger (Faggruppen "radon i boliger" (1988)). Det anbefales at man fra helsemyndigheten etablerer en tiltaksstrategi m.h.p. å redusere/begrense radonkonsentrasjonene i den eksisterende og fremtidige boligmasse. De anbefalte tiltaksgrensene er tilncrmet identiske med anbefalingene fra Verdens Helseorganisasjon (WHO (1986)). Ifølge disse anbefalingene bør tiltak gjennomføres i alle boliger hvor årsmiddelverdi i radonkonsentrasjon overstiger 800 Bq/m 1. I de tilfeller konsentrasjonene er lavere enn 200 Bq/m 3 anbefales det ikke spesielle mottiltak. For boliger hvor midlere radonkonsentrasjon faller i området mellom 200-800 Bq/m 3 anbefales det å vurdere om man kan gjennomføre enkle billige tiltak for å redusere konsentrasjonene. I 1987 og 1988 ble det etablert en rekke nye firmaer i Horge som kommersielt tilbyr radonundersekelser i boliger. Statens institutt for strålehygiene innførte i 1987 en enkel eksperimentell test av målesikkerheten av de passive metodene som benyttes til måling av radon innendørs. De som oppfyller de minimumskrav som ar satt til målesikkerhet, vil komme på en liata som instituttet distribuerar til kommunane, samt til privat personer som henvender sag til Instituttet direkte.de metodene som benyttes viser seg derimot å ha svart forskjelliga egenskaper. Instituttet ga i 1988 ut retningslinjer for hvordan radonmålinger i boliger bør gjøres (bilag 1). I disse retningslinjene har man klassifisert de mest vanlige metodens etter anvendelsesområda. Våren 1989 utfarta instituttet an enkel og anonym test av målesikkerheten ved de passiva metodane som målefirmaene tilbyr. Måletjenestar bla bestilt av an tredje parson som for firmasne skulle vara ukjent. Da passiva detektorane ble eksponert under forskjulliga forhold i instituttets radonkalibreringalaboratoriua. Da bla darattar på vanlig måta returnert til fl nuane for analyse. Resultstene fra denne undersaka Isen presenteras i kapittel 9 i danne rapporten.

2. VARIASJON I FYSISKE FORHOLD OG KRAV TEL MÅLEMETODER 8 Radonkonsentrasjonen i et boligrom kan variere betydelig over tiden. Datte skyldes variasjon i en rekke faktorer som har betydning for influks og utlufting av radongass. Vi skal i dette kapittelet se litt nærmere på de viktigste av disse faktorene. Radonkonsentrasjonen i et boligrom er sammensatt av ialt 4 kildetermer: c*, = q,, + c^ + c + c hvor Ctg (Cam,C og C er bidraget f ra h.h.v. byggegrunn, byggematerialer, husholdningsvann og fra utenders luft. For en gjennomsnittlig norsk bolig er årsmiddelverdi i radonkonsentrasjon ca. 100 Bq/m 1 og mellom 80-90% av bidraget til inneluften skyldes influks av radon fra byggegrunnen. For boliger hvor radonkonsentrasjonen er vesentlig forheyet er den prosentvise andel, som skyldes byggegrunnen, vanligvis enda heyere. I tabell 2.1 er det gitt noen eksempler sammen med tallene for en gjennomsnittlig norsk bolig. Tabell 2.1. "Radonkilder" for tre svert forskjellige boliger og for en gjennomsnittlig norsk bolig. GJENNOMSNITT BOLIG A BOLIG B BOLIG C FOR NORSKE BOLIGER Blokklail. Enebolig Granitt- 6.«tg. på alun- brenn som skifargr. vannkilde (betong) (trehus) (trehus) C», (Bq/m' ) 100 40 10 000 1 500 Byggegrunn 80-90% 5-10% 99% 30-40% Byggematerialar 5-10% 80-90% : 1% < 5% Huaholdnlngsvann < 5% < 1% < 1% 60-70% Utendars < 5% < 5% < 1% < 5% Variasjon av radonkonsantrasjon over tldan vil vara svart avhengig av "radonkildene". Por i Illustrera datta skal vi gl naraere inn pa da tllfallana so» ar vist 1 tabellen.

Figur 2.1 viser resultatene fra kontinuerlige malinger av radon (over 6 dager) i de tre tilfellene som er vist i tabell 2.1. 9 25000 20000-2 15000 z u 0) z o x z o Q 10000 5000 Figur 2.1. Kont lnuar liga ai Ungar av radon 1 luft 1 da tra tllfallana aoa ar viat 1 taball 2.1. I da aaaaa bollgana ar dat ogai foratatt intagraranda ai Ungar ovar at 1angra tldaroa for baragnlng av araaiddalvardl i radonkonaantraajon. Eatiaart traaiddalvardi ar lnntagnat (atlplat linja) for hvar bollg. Oa kontinuerliga aallngsna vlaar at dat kan vmr* atora korttldavarlaajonar i radonkonaantraajonan. Varlaajonana vil l ator grad vmr» avhanglg av da tldavarlaajonar aan har 1 tllfaraal av radon. Olaaa kan ralatlvt aatt vara noa forsk jai Hg «vhanglg av hvilka fyaiaka faktorar aoa dan allar da raapaktiva kildataraar ar avhanglg av, aaat tldavarlaajonar

10 i luftskiftet. I tilfellet A varierer radonkonsentrasjonen mellom 20-80 Bq/m 3, mens man fra langtidmålinger (sporfilmdetektorer) har beregnet årsmiddelverdien til 40 +/- 10 Bq/m 3 på et 95% konfidensnivå. Fra tabell 2.1 er det beregnet at mellom 80-90% av bidraget skyldes ekshalasjon fra byggematerialer. Ifølge McLaughlin & Jonassen (1978) og Stranden (1980), vil et raskt trykkfall på 1 mbar kunne ake ekshalasjonsraten med mellom 5-10%. I tillegg vil variasjoner i temperatur og fuktighet også kunne ha innvirkning på ekshalasjonsraten (Stranden et.al.(1983), Petterson et.al. (1982)). For en mer inngående diskusjon av forskjellige forhold knyttet til byggematerialer som radonkilde henvises til Stranden (1988). Det er derimot grunn til å tro at variasjoner i ventilasjonsbetingelsene, som i hovedsak er avhengig av metreologiske forhold i tillegg til den menneskelige aktivitet, er en vesentlig årsak til de variasjonar som er vist i figur 2.1 (min: -50%, max: +100%). I tilfellet B varierer radonkonsentrasjonen mellom 2000 og 23000 Bq/m 1. På grunnlag av flere langtldsmålinger (bl.a. med ETB-detektorer i serie - 10 døgns individuell eksponeringstid er årsmiddelverdien for radonkonsentrasjonen beregnet til 10 000 +/- 1000 Bq/m J på et 95% konfidensnivå. På grunnlag av svært inngående studier av boligen, og erfaringer i forbindelse med mottiltak, er det beregnet at nermere 99% av bidraget skyldes influks av radon fra byggegrunnen. Relativt sett antas tidsvariasjonene å vere representative for småhus med byggegrunnen som hovedkilde. Det er flere kompliserte faktorer som er årsak til at man får så store tidsvarlasjoner når grunnen under og rundt huset er hovedkilden. For en detaljert diskusjon av diasa forhold henvises til Nazaroff et.al. (1988a). Figur 2.2 gir en enkel skjematisk framstilling av de produksjons- og transport-prosesser som har betydning for byggegrunnen som radonkilde. Figur 2.2. Produksjons- og transport-prosesser aed betydning for byggegrunn «o» radonkilde.

11 I figuren identifiserer "produksjon" de faktorer som har betydning for konsentrasjonen av radon i byggegrunnen, dvs. radonmengden som ikke er "bundet" i materialer og som derfor kan frigis for transport. "Transport" omfatter de faktorer som har innflytelse på transport av radon fra grunnen til inneluften. Figuren belyser de kompliserte forhold som her er av betydning. I de tilfeller hvor man har en gjennomsnittlig lav radium-konsentrasjon, lav emanasjonskoeffisient og liten permeabilitet i byggegrunnen, i tillegg til en tett sålekonstruksjon mot grunnen og et normalt luftutskifte (0,4-0,7/h), vil man med stor sikkerhet kunne fastslå at bidraget til radonnivået i inneluften fra byggegrunnen er lite. De boliger som har et meget nøyt radonnivå i inneluften, og hvor man har kunnet fastslå at byggegrunnen er den absolutt største "radonkilden", som f.eks. tilfelle B i tabell 2.1, har man oftest en kombinasjon av en rekke ufordelsmessige forhold av de faktorer som er vist i figur 2.2. I tilfellet B ble det funnet store svakheter i konstruksjonen mot grunnen (tynn konstruksjon, sprekker og hull i gulv og rundt sluk- og rør-gjennomføringer). I tillegg ble det konstatert store mengder alunskifer i byggegrunnen. Alunskifer har høyt innhold av radium, høy emanasjonskoeffisient og moderat/høy permeabilitet (Stranden & Strand (1988)). Ved dannelse av et lite undertrykk innendørs vil man få en "sugeeffekt" som gjør at radon i store mengder k=in "trekkes" ut av byggegrunnen og tilføres inneluften. Variasjoner i undertrykket over tid kan føre til store variasjoner i tilførsel av radon. I tilfellet C varierer radonkonsentrasjonen fra 600 til 2800 Bq/m'. På grunnlag av langtidsmålinger i samme boligrom (med sporfilmdetektorer) bla årsmiddelverdien for radonkonsentrasjonen beregnet til 1500 +/- 200 Bq/m' på et 95% konfidensnivå. Fra tabell 2.1 ser vi at mellom 60-70% av bidraget antaa å komma fra husholdningavannet. Tilførselen av radon, og dermed konsentrasjonen i inneluften, vil i slike tilfeller vere svart avhengig av hvor mye og hvordan man benytter husholdnlngsvannet. Forutsett et rutinemessig tilnamnet likt mønster 1 bruken av springvann vil man vanligvis få et visst gjentakende mønster fra døgn til døgn. For en narmere diskusjon av husholdningsvann som radonkilde henvises til Nazaroff et.al.(1988b). Variasjonene 1 radonkonsentrasjon over tlden, både kort- og langtidsvarlasjonene, setter visse krav til de målemetoden» som skal benyttee. Ved kontinuerlige målemetodar vil man i tillegg til en gjennomsnittsverdi også få Informasjon oa variasjonene i radonkonsentrasjon over tiden. Han kan benytte slika må Unge r for i nal* affekten av å variere forskjellige fysiske poråmetre av potensiell betydning. Likevel må seiv kontinuerlige malinger glares over et lengre tidsroa, f.eks. noen dager, for at «an på et tilfredstillende neyaktlghatanlvå skal kunne estimere aidlere årsalddelverdi i radon-

konsentrasjon. I helserisiko-vurderinger er det nettopp radonkonsentrasjonen over lang tid som er den relevante eksponeringsparameter. Kontinuerlige malinger blir både for dyre og upraktiske til å kunne benyttes i stor skala. 12 I rutinemessige boligundersøkelser benyttes derfor utelukkende passive detekterer, såkalte "dosimetre". Slike detektorer gir bare informasjon om midlere radonkonsentrasjon over eksponeringstiden. På grunnlag av måleresultatene kan man så igjen estimere midlere radonkonsentrasjon over et lengre tidsrom. Evnen til å kunne gjøre dette vil bl.a. være avhengig av eksponeringstiden. Ved å benytte en målemetode med meget kort eksponeringstid (f.eks. 2-3 dager) vil man kunne stå i fare for å gjøre direkte feilvurderinger bl.a. m.h.t. behov for eventuelle mottiltak. Figur 2.3 illustrerer dette. I denne boligen er det gjort malinger med forskjellige typer dosimetre med forskjellig eksponeringstid over et tidsrom på tre måneder. Arsmiddelverdi i radonkonsentrasjon er beregnet på grunnlag av måling med sporfilm (m/diffusjonskammer, integrasjonstid på 6 måneder). Resultatene belyser at man kunne ha feilestimert radonkonsentrasjonen over de 6 måndene fra en underestimering på 60% og til en overestimering på 170% ved å benytte en metode med 2-3 dagers eksponeringaeid. S looo ( ) ' - 1» I») (W (M ( 1 w" (b) 30 (4««n) Figur 2.3. Radonkonaantraajon i at boligroa ovar 3 månadar ad tra forskjalllga doaiaatartypar «ad an aksponaringstid fra 2-3 dagar til 6 månadar; a) Aktivt kull, b) TLD i aktivt kull, c) Sporfila mad diffuajonakaaaar.

13 3. PASSIVE METODER FOR MÅLING AV RADON I BOLIGER Passive radondetektorer gir en enkelt verdi for radoneksponeringen over eksponeringstiden. Forutsatt tilnærmet konstant respons over eksponeringstiden, og at man har riktig kalibrering, kan midlere radonkonsentrasjon over måletidsrommet estimeres. Det gis vanligvis ingen informasjon om hvordan radonkonsentrasjonen har variert over måletidsrommet. For de metodene som har tilstrekkelig lang integrasjonstid, og som utføres på den tid av året hvor man har mest mulig stabile forhold, kan årsmiddelverdi i radonkonsentrasjon estimeres på et tilfredstillende nøyaktighetsnivå. Som nevnt tidligere er det de passive metodene som egner seg best for rutinemessige radonmålinger i boliger. Det finnes en rekke forskjellige passive metoder for måling av radon i inneluft. I det etterfølgende vil vi gi en nærmere beskrivelse av de viktigste egenskapene ved de vanligste metodene som benyttes. Diskusjonen vil knyttes til følgende forhold: - MALEPRINSIPP - KONSTRUKSJON - KALIBRERING - MALEUSIKKERHET - ANVENDELSE De passive metodene har mange fordeler fremfor de aktive. De kan lages billige,er vanligvis små, lette og er enkle i bruk og trenger i de aller fleste tilfeller ikke noen strømtilførsel. Størrelse og vekt gjør at man enkelt kan distribuere detektorene med posten. 3.1 AKTIVT KULL (KULLBOKSMETODEN) MALEPRINSIPP Ernst Rutherford (1900) var den første som viste at aktivt kull kunne benyttes for å adsorbere radonisotoper. Han foreslo bl.a. & benytte aktivt kull fer å måle emanasjonsraten fra geologiske prøver. Rutherford var også den første som var inne på tanken om en mulig helserisiko forbundet med innånding av radon/radondøtru (Rutherford (1907)). Det skulle derimot ta over 80 år før metoder basert på aktivt kull ble utviklet og benyttet i stor skala for å kunne gjøre malinger av radon i luft. Selve måleprinsippet baserer seg på passiv adsorpsjon av radon fra luften i aktivt kull. Radonatomer kan nemlig "feste seg til" (dvs. adsorber**) til overflaten av aktivt kull via van der Walake bindingar. De fysisk* forhold ved adsorpsjon og diffusjon av radon i aktivt kull er beskrevet i detalj av bl.a. Langauir (1918), Brumauer et.al.(1938), Bruaauer (1943),

Cohen & Cohen (1983) og Blue & Holcomb (1989). Det dannes kontinuerlig datterprodukter av radon ved radioaktiv nedbrytning. To av av de fire kortlivede datterproduktene emitterer gamma-stråling, dvs. 214-Pb (242 kev, 294 kev og 352 kev) og 214-Bi (609 kev). Mengden adsorbert radon kan estimeres ved gamma-spektroskopi på disse døtrene. Dette gjeres vanligvis ved malinger på Nal(Tl)-detektorer. 14 Metoden gir ikke integrerte måleverdier over eksponeringstiden. Mengden av radon i det aktive kullet vil forandres over tiden avhengig av en rekke faktorer (Ronca-Battista & Gray (1987)) som bl.a. temperatur, fuktighet og tilstedeværelse av andre elementer i innendørs luft. Da vannmolekyler i lufta også har høy evne til og adsorberes i kull, vil man i de tilfeller hvor luftfuktigheten er høy få en redusert adsorpsjonsrate av radon. Dette samtidig som desorpsjonen av radon fra kullet vil eke. Figur 3.1 illustrerer hvilken effekt fuktigheten kan ha på radonadsorpsjonen. I tillegg til å være direkte proporsjonal med diffusjonsraten i kullet vil også desorpsjonsraten være avhengig av forholdet i radonkonsentrasjonen mellom kullet og luften over detektoren. Desorpsjonsraten vil øke når radonkonsentrasjonen over kullet avtar. Disse forhold er inngående studert av bl.a. Pensko (1983) og Prichard & Marien (1985). 20 _ 38» 50 _J0 70 ~~*8D «-»-»lc0 Relative hmdditr (X) Figur 3.1. Adsorpajon av radon aoa funkajon av «kaponeringstld for forskjallig fuktighat for dataktorkonatrukajonan aoa banyttaa av EPA (Ronca-Battiata i Gray (1987)) Kar aan lukkar baholdaran åttar aksponaring vil dat oppatå an lika vakt aahoa radonkonsantraajonan i kullat og dat lilla luftvoluaat man har i baholdaran. Oasorpajonan fra kullat vil oppnår a. Da dat ar radondøtrana man Miar på ar dat viktig at

15 detektoren får stå en tid slik at likevekt oppnås fer avlesning, fortrinnsvis 1-2 degn. Svakhetene med metoden begrenser eksponeringstiden. For rutinemessige malinger benyttes vanligvis eksponeringstider på mellom 2-4 degn. Environmental Protection Agency (USA) har i sine retningslinjer, etter en svært inngående vurdering, ikke anbefalt at man benytter integrasjonstider over 2 degn. KONSTRUKSJON Det finnes en rekke forskjellige konstruksjoner av metoden. Felles for alle er at det aktive kullet er plassert i en beholder med et tett lokk som kan åpnes ved eksponering. Under transport mellom laboratoriet og malested må beholderen hcldes lukket. På de fleste konstruksjoner har man også et gitter, vanligvis av metall, over kullet som både vil ha den funksjon å gjere må lingerie "renslige" samtidig som vil fuktighetsavhengigheten vil reduseres noe. George (1984) utviklet en konstruksjon for Environmental Protection Agency i USA. Dette er sannsynligvis den mest benyttede konstruksjon i verden idag. For denne typen detektorer er beholderen av aluminium, noe som forenkler behandlingsprosedyren ved gjenbruk. Man slipper bl.a. å ta ut kullet i forbindelse med den oppvarmingsprosedyre, vanligvis 2 timer v/250 C), som er nedvendig for å "renske" kullet for radon/radondetre, fuktighet, etc. På toppen av kullet er det plassert et 0,5 mm metallgitter med en apen flate på 30-50% (Ronca-Battista & Gray (1987)). Som aktivt kull benyttes "kokosnett-kull", ca. 70 g, med kornsterrelse 6-16 mesh. Sammenliknet med den type aktivt kull som vanligvis benyttes har denne type kull vist seg å ha heyere sampling-effektivitet og mindre fuktighbtsavhengighet. Konstruksjonen er vist i figur 3.2a. («) (b) Fig 3.2. Forskjellig* konstruksjonar av aktivt kull doaimtro a) EPA (USA)(Georga (198S)), b) "Th* Radon Project" University of Pittsburg (Cohan t Nason (19B6)).

16 For konstruksjoner med liten absorberende flate, og/eller nan benytter mindre effektivt kull, kan følsomheten bli lavere og dermed gjere deteksjonsgrensen høyere.for en konstruksjon, som ble utviklet av Cohen & Nason (1986), benyttes en fuktadsorberende diffusjonsbarriere mellom luften og kullet (fig.3.2b). Dette reduserer fuktighetsavhengigheten og gjør at man kan øke eksponeringstiden. Nærmere detaljer om konstruksjcnenen er gitt av Cohen & Nason (1986). Metoden er kommersielt tilgjengelig i Norge. KALIBRERING Aktivt kull detektorer kan kalibreres ved å variere eksponeringstid og radonkonsentrasjonen. George (1984) kom frem til følgende empiriske formel for kalibreringsfaktoren: N K = (3.1) E x DF x t x Co. hvor: N er netto telletall pr. tidsenhet E er telle-effektivitet for detektoren med den beholdergeometri som benyttes DF er decayfaktor fra midten av eksponeringsintervallet til midtpunkt av avlesningsintervallet t er eksponeringstiden C^, er radonkonsentrasjon under kalibrering Telle-effektiviteten, E, i formel 3.1 kan bestemmes ved å tilsette en kjent mengde 226-Ra til en identisk type beholder med kull, lukke beholderen helt, og deretter gjøre malinger etter en tid når man har fått likevekt mellom 222-Rn og 226-Ra. Man kan til en viss grad korrigere for fuktighetsavhengigheten vad å ta hensyn til vektøkningen iløpet av eksponeringen. Ifølge Pensko (1983) kan korreksjonene p.g.a. funktighet i enkelte tilfeller bli naraere 50%. Det er derimot vanskeligere å kunna korrigere for teaperaturavhengigheten som kan ha stor innvirkning pa adsorpsjonen. Ifølge Ronca-Battista t Gray (1987) vil man kunna få an underestimering av radonkonsentrasjonen på naraere 25% hvis aan kalibrerer detektoren* ved 16*C og benytter sama* kalibreringsfaktor vad eksponering ved 27«c. MÅLEUSIKKERHET Dan korte eksponeringstiden gjør at aan får stora usikkerheter ved baragning av årsaiddelverdi i radonkonsentrasjon for et boligroa. Forutsett at aan benytter den type konstruksjon soa ar tilnaraet lik den soa benyttes av EPA, at eksponeringstiden ar aindr* enn 2 døgn, at -ndonkonsentrasjonen er aoderat høy og er tilnaraet konstant over tiden, at aan kan korrigere for fuktlghataopptak 09 at aan har liten eller aoderat variasjon 1

17 temperatur og fuktighet, bør usikkerheten ved beregning av gjennomsnittlig radonkonsentrasjon over eksponeringstiden bli liten (< 10% på et 95% konfidensnivå). Med de variasjoner man kan ba i radonkonsentrasjon over tiden vil man kunne få et stort bidrag til usikkerheten ved beregning av årsmiddelverdi. I figur 2.1b så vi et eksempel på at radonkonsentrasjonen kan variere fra minimum til maksimum med en faktor mellom 5-10 fra en to-døgnsperiode til en annen. Hvis man i dette tilfellet hadde målt i det tidsrommet hvor radonkonsentrasjonen var høyest ville man kunnet få en overestimering av midlere radonkonsentrasjon, over 6-døgnsperioden på mer enn 100%, mens man ville ha fått en underestimering på mer enn 50% hvis man hadde målt i den todøgns-perioden hvor radonkonsentrasjonen var lavest. Disse antagelsene bekreftes av resultatene i figur 2.3. Dette belyser de svakhetene metoder med kort integrasjonstid har for å kunne estimere en årsmiddeiverdi i radonkonsentrasjon. I de tilfeller hvor man har store korttidsvariasjoner over tiden kan man få en stor usikkerhet seiv ved beregning av midlere radonkonsentrasjon over eksponeringstiden. Ifølge forsøk foretatt av Ronca-Battista t Gray (1987) vil en økning i radonkonsentrasjon med en faktor 3 fra første halvdel til siste halvdel av en 2 døgns eksponerings-periode kunne føre til en overestimering i radonkonsentrasjon på i overkant av 20%. Tilsvarende vil man få en underestimering på nxrmere 30% ved en reduksjon i radonkonsentrasjon med en faktor 3 under tilsvarende eksponerings-forhold. Ved lengre in'.egrajonstider vil forskjellene bli enda større da eksponeringen fra siste halvdel av eksponeringstiden vil få større relativ innflytelse. Minste detekterbare gransa i radonkonsentrasjon er vanligvis rundt 10 Bq/m ] (Greorga(1986,1988)). Datte ar en tilfredstillanda detekteksjonsgranse for da allar fleste formål. Under rutinemessige radonundersøkalser, med da realistiske variasjonar nan vanligvis har i an typisk norsk bolig, salv om man holdar sag til da anbefalingar soa er ar blir gitt n.h.t. eksponeringstid, fuktighatkorreksjoner og tanperatur, vil usikkerhetena i baragning av årsmiddelverdi vanligvis bli megat stora. ANVENDELSE Metoden ar enkel og billig i bruk saaaenliknat aad da flasta andra aålaaatodana soa banyttes. Detta har gjort at aatodon ar svart aya banyttat i koaaersiella saaaanhanger. På bakgrunn av da svakhatar soa aatodan har, anbefales dan ikke banyttat soa vurderingsgrunnlag for eventualla aottiltak i da retningslinjer for aåleaetoder soa ar utgitt av Statens institutt for strålehygiene (bilag 1). På grunn av at aatodan mr billig og enkel 1 bruk kan dan ha sina fordelar 1 såkal ta "Bcreening^undersøkalser hvor an

18 enkel test-måling gjennomføres i et stort antall boliger for å finne frem til et mindre utvalg for videre oppfølging med mer omfattende måleprogrammer. I de tilfeller hvor man gjør flere malinger i serie på samme sted (3-4 detektorer eksponert etter hverandre i tid), vil kvaliteten i måleresultatene kunne oppfylle de minimumskrav som er satt for å kunne brukes som vurderingsgrunnlag for eventuelle mottiltak. 3.2. TLD I AKTIVT KULL (ETB-METODEN) MALEPRINSIPP På tilsvarende måte som for aktivt kull metoden baserer man seg også ved denne metoden på adsoprsjon av radon i aktivt kull. I motsetning til aktivt kull metoden har man derimot en detektor i kullet som kontinuerlig eksponeres av beta-stråling fra de kortlivede radondøtrene som dannes (214-Pb og 214-Bi). Som TL-materiale benyttes vanligvis CaF 2 :Dy (TLD-200). For å kunne korrigere for det bidraget man får til TL-krystallen fra ekstern bakgrunn-stråling, må man også ha en krystall utenfor kullet, vanligvis i lokket på beholderen. På bakgrunn av differansen i signal mellom avlest TL-krystall i og utenfor kullet kan man beregne integrert radonkonsentrasjon over eksponeringstiden. TL-krystallen vil bli bestrålt under hele eksponeringstiden og etter eksponering (beholderen er lukket) frem til TL-krystallene er avlest. KONSTRUKSJON Datektorbeholderen kan vare av plast «Iler metall. Beholderen for den konstruksjon som ble utviklet ved Statens institutt for strålehygiene (Stranden et.al.(1984), er laget av hard plast og har et volum på ca. 150 ml. TL-krystallen «r plassart i midten av kullet i en plast loam. På dan måten bestråles krystallen fra at starst mulig volum av det aktiva kullet. På toppen av kullet ar det plassert «t 1 n aatallgittar. Detta gitteret har bada an positiv innvirkning på fuktigheten og gjør bruken av detektoren mar rensllg. I lokket av beholderen er det plassart an TL-krystall for å kunna korrigera for dan eksterne bakgrunnstrålingen. Konstruksjonen ar vist i figur 3.3. Det finnas også an annan konstruksjon hvor man benytter at fuktabaorbarande skikt «alio» luftan 09 kullet (vanligvis silica gal).i størrelse og prinsipp er den tilsvarande lik konstruksjonen i figur 3.3.

19 Figur 3.3 Aktivt kull med TLD - konstruksjonen som ble utviklet av Stranden et.al.(1981). KALIBRERING Lysutbyttat vad avlesning atl vil vare sammensatt av utbyttet fra bestråling under eksponering atl, og ilepet av tiden mellom eksponering og avlesning atl,,. hvor atl - atl, + atlo atl, - C* x k * / f(t) dt 0 (3.2a) (3.2b) 09 atlo " «W * k x f(t,) x [1 - exp(- XxT 0 )]/\ (3.2c) hvor C* er radonkonaentraajonen 1 lutta, k gjer oa aktivitets konsentrasjon til dosa, f(t) ar an normalisert funksjon som beskriver oppbygning av radon 1 det aktive kullet som funskjon av tlden t, x ar decay-konatanten for radon, T, og T 0 er h.b.v. eksponeringstid og tlden se 11 ost eksponering og ava leaning. En normalisert kurva fer f(t) kan finnes eksperimentelt. Stranden et.al.(1914) eksponerte 10 Identiske detektorar ved

20 samme konsentrajon (1000 Bq/m 3 ), men med forskjellige eksponeringstider. Disse ble deretter målt ved gammaspektroskopi på tilsvarende måte som for aktivt kull metoden. Ved grafisk integrasjon over eksponeringstiden kunne man deretter f reinstille en kurve for integralet av f (t) i likning 3.2b. Kurvene vil være avhengig av fuktighet og temperatur. Disse forhold er noe mangelfullt studert. Kalibreringsfaktoren er dermed gitt ved følgende sammenheng: ATL K = k x G(TE,T 0 ) (3.2d) hvor G(T E,T D ) vil v*re karakteristisk for hver type konstruksjon oe) kan tabuleres. I de tilfeller hvor man benytter et tynt fuktabsorberende skikt på toppen av kullet (f.eks. silica gel) vil man kunne redusere fuktighetaavhengigheten betydelig. Effekten av dette er derimot ikke studert i detalj. MÅLEUSIKKERIIET I rutinemeasige salingar benyttea vanligvia an integrasjonstid på mellom 7-10 dagar. Han vil darfor i ator grad kunne midle ut da korttidsvariasjonar aan vanligvia har i an realistisk måleaituaajon. Forutsatt relativt aodarate betingalaer a.h.t. fuktighet og taaparatur vil uaikkarheten i en enkeltmåling vanligvia vara alndre ann 15% på at 95% konfldananivå. Ved radonkonaentracjonar undar 50 Bq/a 1 vil uaikkarheten i ankeltaåling aka betydelig da differanaen i TL-aignalet «ellom krystallen i og utanfor kullet i abaoluttvardi vil bli vaaantlig mindre ann bidraget fra bakgrunnen. Undar vanliga betlngelaar antaa ainata detekterbare grenae aed aatodan i ligga på 20 Bq/a». ANVENDELSE I henhold til da retningslinjer aoa or utgitt av Statens Institutt for strålehygiene (bilag 1) tilfredetiller aatodan da alniauaskrav aoa mr aatt, for i kunna benyttea aoa vurderlngagrunnlag for eventuelle aottiltak. Datta forutaattar at aan benytter an ainlauaa akaponeringatid på 7 dagar.

21 33. TLD I ELEKTRISK FELT (TLD-METODEN) MÅLEPRTNSIPP Metoden utnytter de elektrostatiske egenskapene son radondøtre har i ioneform. Via diffusjon (vanligvis gjennon et tykt filter) føres radon fra luften og inn i et lukket volum. Radondøtre dannes kontinuerlig ved decay. Den andelen av radcndøtrene som vil vere i ioneform (vesentlig 218-Po), vil kunne pavirkes av elektriske feiter. En metallfolie på et høyt negativt potensial (vanligvis noen hundre volt) vil kunne trekke til seg en stor andel av de døtrene, son er i ioneform, inn i kammeret. Ved å plassere en detektor, i dette tilfellet en TL-krystall, på folien vil man direkte kunne detektere ioniserende pprtikler fra radondøtrene. Den vesentligste del av bidraget vil man få fra alfa-partikler som dannes ved decay av 218-PO (6,0 MeV) og 214-Po (7,69 MeV). For å kunne korrigere for bidraget fra ekstern bakgrunnstråling, benyttes en annen TL-krystall som plasseres i en lukket enhet slik at den ikke kan eksponeres fra folien. Prinsippene bak metoden er beskrevet av Costa-Ribeiro et.al. (1969) men ble første gang utviklet av George t Breslin (1977). For en nermere beskrivelse av de fysiske prinsipper bak metoden henvises til Georg* i Breslin (1977). KONSTRUKSJON Pi bakgrunn av den konstruksjon som ble utviklet av George i Breslin (1977) har det blitt utviklet en rekke forskjellige variantar (Cowper t Davenport (1978), Maiello t Harley (1987), Buren et.al.(1982), NRCP(1988)). Den konstruksjonen soa vanligvis benyttes i kommersielle samaenhenger i Norge ble utviklet ved Statens stralskyddsinstitut (SSI) i Sverige (Buren et.el.(1982)) og produseras idag av Studsvik Energiteknik AB under produktnavnet RM-1. Konstruksjonen med andel viktige data ar viat i figur 3.4. I denne konstruksjonen benyttes CaS0 4 :Dy som TL-detektor. Sylinderen er apen i bunnen og luften må diffundere gjennom et 10 ca tykt filter av silica gal. Detta fjernar radondetrene og da fleste uranheter i luften, seat reduserer funktigheta- vhenglghrten betydelig. Vanligvis ar aan derimot avhengig av tilkobling til streanettet, aan det finnas også utgåver aad batterldrift (Studsvik (19*6)).

Hoyde: 24 cm Diameter: 11 cm Vekt: 1.6 kg Strømtilførsel: 240 V AC. TLD: CaSO^Dy Figur 3.4. TLD-metoden - konstruksjon med endel viktige data for RM-1 fra Studsvik Energiteknikk. I rutinemessige malinger benyttes vanligvis en eksponeringstid på 2-4 uker. Eksponeringstiden begrenses av fadingegenskapene for TL-materialet. KALIBRERING Inatrumentene kalibraras ved eksponering i forskjellige radonkonsentrasjonar ovar forskjelliga tidsintervallar. Kalibreringsfaktoran vil kunna uttrykke» vad: TL, - TL, C* x t hvor TL, og TL, ar avlesning av h.h.v. TL-kryatallan foran og bak metallfolien, C», ar radonkonsantrasjonen i rommet under kalibrering og t ar eksponerlngatiden. Man ar vanligvis nodt til A kalibrera hvart instrument individuelt. Det ar viktig at man undersaker fadingegenskapene for dan typen TL-materiale aom man benytter og at man benytter utgladnlnga- og foroppvarmlngs-prosedyrar aoa gir minimal innvirknlng. MALEUSIKKERHET I henhold til Buren at.al.(1982) vil uslkjterhetan 1 ankalt-vardl ved siling 1 an radonatmoefare «ad konstant konaentraajon og hvor konaentraelonen liggar godt ovar datakajonagranaan vara oa. 20% pi at 991 konfldanani-s. Minste datekterbara grense er oppgitt til 10 Bq/» 1. Dotte ar

også i overenstemmelse med de tall som er oppgitt av George (1986). 23 Innvirkningen av fuktighet, og andre faktorer i luft, antas å være svært liten sammenliknet med de fleste andre passive detektorer som benyttes i rutinemålinger. Han skal derimot være forsiktig med å utsette monitorene for temperaturer betydelig over romtemperatur da dette kan ake fadingen. ANVENDELSE Instrumenter av denne typen er betydelig større og tyngre enn de fleste andre passive detektorer som benyttes. Dette begrenser anvendelsesområdet noe. I rutinemessige malinger benyttes integrasjonstider på mellom 1-4 uker. I henhold til de retningslinjer, som er gitt av Statens institutt for strålehygiene (bilag 1), oppfyller målemetoden de minimumskrav som er satt for å kunne benyttes som vurderingsgrunnlag for eventuelle mottiltak. 3.4. SPORFILM MÅLEPRINS1PP Tungt ioniserende partikler har evnen til å påføre visse materialer (polymerar, Mineralar, glass, etc.) mikroskopiske skader (brudd i kjemiske bindinger) eller spor som kan gjøres synlig vad kjenisk aller elektrokjemisk etsing. Denne egenskap blir bl.a. utnyttet for måling av radon i luft. Det. er bare tungt ioniserande partiklar som har evnen til å påføre skader/brudd i da kjemiske bindingane. Sporfilm kan også benyttes for dataksjon av nøytroner (Griffith et.al. (1981), Bartlett k Steele (1984), Gilvin et.al (1987), Harrison & Parks (1981), Tomma»ino (1987)), mens derimot følsomheten for gamma- og beta-atråling i da aller fleate tilfeller kan neglisjere», ror tungt ioniserende partiklar vil det vara an "cut off" i anargl. Danna vil bl.a. vare avhengig av etsa-prosedyren. Vad å benytte an sterk etsing vil man kunne ake "cut-off"-grenaen, man man vil da mista an dal av sporane fra da lavanergetiaka partiklane aom i større grad vil avsette* på overflaten av filman (Cross at.al.(1984)). Dette belyser hvor viktig etsaprosedyren ar. Til etaingen benyttes vanligvis løaninger av KOH allier NaOR. Etseproaedyren vil naturligvis vøre avhengig av aporfllm-aaterlalet. I da aller fleste tilfeller benyttes en elektrokjemisk etseteknikk som sammenliknet sed ren kjemisk etsing vanllgvia vil gl an foreket effekt <Al-Kajjer et.al.(1979)). Galgar (1967) var dan første som utnyttet sporfilmteknlkken 1 radona*linger. Det mr derimot ikka før 1 begynnelaen av

24 80-tallet at metoder er blitt utviklet for å kunne benyttes til rutinemessige malinger i stor skala (Miles & Dew (1981), Miles and Driscoll (1981), Urban & Piesch (1981a, 1981b), Domanski et.al.(1982), Masera et.al.(1980), Alter & Fleischer (1981)). Sporfilmmetoder benyttes også for persondosimetri i gruver (Miles et.al.(1983), Bartlett et.al.(1986)). Det finnes i hovedsak to forskjellige typer sporfilmdosimetre som er bygget opp om noe forskjellig deteksjonsprinsipp, dvs. "apen sporfilm" og "sporfilm med diffusjonskammer". Den mest benyttede teknikken er sporfilm med diffusjonskammer hvor man kan man filtrere bort radondetre og det meste av andre komponenter i luft (bl.a. fuktighet) som kan virke eller innvirke på deteksjonsprosessen. Radonatomer vil kunne diffundere gjennom "filteret" og det vil etter ganske kort tid etableres en likevekt mellom luften i og utenfor kammeret. Inne i kammeret vil det kontinuerlig dannes datterprodukter av radon. Sporfilmen vil eksponeres for alfa-partikler som emitteres ved radioaktiv nedbrytning av radon og radondetre inne i kammeret. Med dosimetre med diffusjonskammer vil man direkte kunne måle radonkonsentrasjonen. Det finnes også dosimetre som baserer seg på apen sporfilm. I slike tilfeller vil sporfilmen eksponeres for både radon og radodetre i luft. En Ber detaljert beskrivelse av måleprinsipper er gitt av bl.a. Alter & Fleischer (1981), Urban and Piesch (1981a), Bartlett et.al.(1986) og Hepburn k Windle (1980). KONSTRUKSJON 0«t finna* an rakka forskjelliga konstruksjonar som basarar sag på sporfilmteknikkan (Milas «Slnnaavs (1985 t 1986), McElroy t> Johnson{1986)). Vi skal bara ta for oss noan av da vanligsta. For radonmålinger mad sporflin ar dat i hovadsak tra typer materialer som benyttes: - CR-39 - LR-119 - polykarbonat CR-39 ar at klart plaataaterlale soa er an polymet fora av allyl-dlglykol-karbonat (PAFC) 09 bla utviklet i sluttan av 70-tallet (Cartvrlght et.al.(1978)). Materialet kan benyttes bl.a. so» glass 1 solbriller 09 har an rekke egenskaper soa gjer dat godt agnat sos sporf Ila for radona! Ungar (Cassou & Benton(197B>). Detta aaterlalet er dat æst benyttede 1 konstruksjonar aed dlffusjonskaaaer (Mlle* t Slnnaava (1986)). Det såane gjelder for polykarbonat (Urban i Piesch (1981a og 1981b)).

25 I figur 3.5a er det vist en konstruksjon av sporfilm med diffusjonskammer basert på CR-39. Denne dosimetertypen ble utviklet av NRPB i England. Selve sporfilmen er rektangulær med dimensjoner 27 x 39 mm og har en tykkelse 500 nm. Diffusjonskanuneret har en diameter på ca. 60 mm og en høyde på ca. 20 mm. Sporfilmen holdes på plass i bunnen av kammeret. Nærmere beskrivelse av konstruksjonen er gitt av Bartlett SBird (1987) samt Bartlett et.al.(1988). Det finnes også andre utviklede konstruksjoner som i prinsippet er tilnærmet lik konstruksjonen fra NRPB (Alter & Oswald (1985), Oswald & Taylor (1986)). (a) (b) Figur 3.s. To typar aporfilmdataktorer: a) CR-39 mad diffuajonskammar (Bartlett k Bird (1987), b) LR-113 apen aporfil» (Kodak (1906). Da flaata doa Imetrene, baaart pa LR-11S,»r apne dataktorar. LR-119 har dan egenskap og bara kunna dataktora alfa-partlklar mad anargiar 1 området 1,7-4,1 Hav (Janaaon (1981)). Datta gjar aatarlalat lita felaomt for radondatra aom fastar sag på salva ovarflatan av aporfilman ("plata-out"). Datta ferdi anarglan pa da alfapartiklana som amittaras fra da kort11vada radondstrana har vaaantlig hayara a nargi (218-Po: 6,0 Hav og 214-Pot 7,7 KaV). Dan Apne aporfilman akaponaraa darfor vaaantlig bara for alfa-partlklar fra radon og radondatra som ba f Innar aag i tuften. Datta gjer at responsen blir mindre avhanglg av likevsktsforholdana, noa aom kan vmr^ svart forskjai liga fra stad til stad og aom kan variara starkt mad tidan. Eksperimentallo studiar visar at rasponsan or fakt lak

26 nærmere proportional med radonkonsentrasjonen enn med konsentrasjonen av radondøtre (Miles et.al. (1984)). Figur 3.5b viser en av de mest benyttede konstruksjoner basert på apen sporfilm med LR-115. Konstruksjoner basert på åpne sporfiimer av CR-39 og polykarbonat har vist seg å gi svært upålitelige resultater. Dette skyldes at materialene er meget følsomme for radondøtre som fester Lieg på filmen ("plate-out") (McLaughlin & 0'Byrne (1984), Domanski et.al.(1984)). I mange tilfeller viser det seg nærmest umulig å finne noen systematisk sammenheng mellom avlesningene og konsentrasjonen av radon eller radondøtre i luft (Miles & Sinnaeve (1986)). Dosimeterkonstruksjoner basert på apen sporfilm av CR-39 eller polykarbonat anbefales ikke benyttet i malinger av radon eller radondøtre i luft. KALIBRERING Kalibrering utføres ved eksponering i kjente radonatmosfærer med forskjellige konsentrasjoner. Det er viktig at man gjør eksponeringer under forskjellige betingelser m.h.t. konsentrasjonen av radon/radondøtre (C og EEC*,), luftfuktighet (særlig for åpne konstruksjoner), temperatur, etc. Da kalibreringen er avhengig av både etseprosedyren og sporfilm-type er det nødvendig å gjøre rekalibrering ved enhver forandring i disse betingelser. De effekter på responsen som vil opptre ved lange eksponeringstider (bl.a. ageing) må undersøkes og tas hensyn til i kallbreringsfaktoren (Bartlett(1987), Gilvin et.al. (1988)). Figur 3.6 illustrerer effekten av "ageing" for integrasjonstider opp mot ett år. Effekten av ageing begrenser integrasjonstiden noe. Tlaa, Daya Figur 3.6. Ageing effekt på responsen for forskjelliga batcher av PADC (Cilvin et.al.(1988)).

27 Ved eksponering over lang tid, i miljøer ned meget høye radonkonsentrasjon, kan sporfilmen bli overeksponert ved at flere spor konsentreres i samme punkt. Effekten av denne sublinearitet kan til en viss grad korrigeres for ved å foreta kalibrering under tilsvarende høye radonkonsentrasjoner. MÅLEUSIKKERHET Nåleusikkerheten kan være svært forskjellig fra konstruksjon til konstruksjon, men også faktisk fra laboratorium til laboratorium. Dette skyldes bl.a. bruk av forskjellige sporfilmmaterialer, forskjellige etseprosedyrer og forskjellig betyd-ning/innvirkning og vektlegging når det gjelder å ta hensyn til eller korrigere for diverse fysiske faktorer, med betydning for måleresultatet, i en realistisk målesitusjon. Ifølge Green (1989) er minste detekterbare grense for metoden som benyttes av NRPB i England, ca. 10 Bq/m 3. Forutsatt at eksponeringen finner sted ved konsentrasjoner betydelig over minste detekterbare grense er usikkerheten i en enkeltmåling ved overnevnte metode beregnet til mellom 20-30% på et 95% konfidensnivå (Bartlett et.al.(1988)). Usikkerhetene er på tilsvarende nivå for den åpne konstruksjonen som benyttes av Kodak (Miles & Sinnaeve (1986)). Dette er noe tilsvarende de andre passive metodene som benyttes. Hvis man i tillegg tar hensyn til de lange integrasjonstidene som benyttes (vanligvis 1-3 mnd. i kommersielle anvendelser) vil usikkerheten i beregning av årsmiddelverdi være lavere enn for de fleste andre metodene. ANVENDELSE Som nevnt benyttes ofte en integrasjonstid på mellom 1-3 måneder i kommersielle sammenhenger. For åpne sporfiimer kan man vanskelig øke integrasjonstiden utover 3 måneder. For de fleste konstruksjoner med diffusjonskamre kan man benytte integrasjonstider på opp mot ett år. Dette gjør at man på et individuelt nivå, over tidsrom som er relevant i epidemiologisk sammenheng, vanligvis kan estimere radoneksponeringen på et mer nøyaktig nivå enn de andre passive metodene som finnes. Sporfilm-dosimetre har da også fått en særlig bred anvendelse i epidemiologiske studier (Keuberger et.al.(1989). I et større epideaiologisk studie i Norge benyttes sporfilmdosimetre (av NRPB-typen), med intagrasjonstid 6 sander, for malinger i totalt ca. 8 000 boliger fordelt etter folketall på alle kommunar i Norge (Stranden et.al.(1987)). I henhold til de retningslinjer soa er gitt fra Statens institutt for strålehygiene oppfyller sporfilm-matodene de minimumskrav som er satt for å kunne benyttes både i langtitsaållnger (bl.a. apldeaiologiske studier) og som vurderingsgrunnlag for eventuelle mottiltak (bilag 1).

3.5. ANDRE PASSIVE METODER 28 Det har gjennom de siste 20 årene også blitt utviklet andre passive metoder for radonmalinger i boliger (NCR?(1988)). Det er derimot bare et fata11 av disse som har fått noen særlig kommersiell betydning. Kontinuerlige metoder, hvor man integrerer over tilstrekkelig lange tidsrom, f.eks. noen dager eller uker, vil naturligvis kunne benyttes, på lik linje med de passive metodene, som vurderingsgrunnlag for eventuelle mottiltak. På grunn av de store kostnadene forbundet med slike malinger er dette oftest lite hensiktsmessig og derfor lite benyttet.

4. SAMMENLIKNING MELLOM DE FORSKJELLIGE METODENE 29 Gjennomgangen i kapittel 3 viser at metodene er svært forskjellige bl.a. m.h.t. integrasjonstid og måleusikkerhet. Disse forhold er svært viktige når man skal velge målemetode. I tabell 4.1 er det gjort en sammenlikning av de viktigste egenskapene som man må ta hensyn til ved valg av målemetode. Tabell 4.1. De viktigste egenskapene ved de vanligste målemetodene. METODE INTEGRA- MDG a) USIKKERHET b) SJONSTID (95% konf.nivå) INT.TID ETT.ÅR (Bq/m') (%) (%) AKTIVT KULL (KULLBOKS-METODEN) 2-3 d. 10-20 20-30 50-200 C) TLD I AKTIVT KULL (ETB-METODEN) 1-2 U. 20-30 20 30-50 TLD I ELEKTRISK FELT (TLD-METODEN) 1-4 u. 10-20 20 30-50 SPORFILM APEN SPORFILM 1-3 n. 10-30 20-30 25-40 SPORFILM MED DIFFUSJONSKAMMER 1-12 m. 210-30 20-30 20-30 a) Minste detekterbare grensa definert ved: den konsentrasjon hvor usikkerheten i enkeltoiling over integrasjonstiden > +/- 100% på et 95% konfidensnivi. b) Usikkerheten er oppgitt for 95% konfidensnivå i enkeltailing for beregnlng av aidlere radonkonsentrasjon over integrasjonstlden (INT.TID) og når det gjelder å estimere irsaiddelverdi i radonkonsentrasjon. c) Sterste bidraget fra korttidsveriasjonene radonkonsentrasjon -> stor usikkerhet ved beregnlng ev irsaiddelverdi. forutsett at radonniviet limar betydelig over minste detekterbare grensa (HDG) visar tabellen st ualkkarheten 1 ankeltailing over Integrasjonstlden tllnaraet er dan sene (20-30% pi et 95% konfidensnlvi) for elle aetodene.